劉 營,劉 敏,楊 毅*,陸 敏,于英鵬,汪 青,2,鄭 鑫(.華東師范大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院地理系,地理信息科學(xué)教育部重點實驗室,上海 20024；2.安徽師范大學(xué)地理系,安徽 蕪湖 24003)

上海市中心城區(qū)樟樹葉片中多環(huán)芳烴的分布及來源辨析

劉 營1,劉 敏1,楊 毅1*,陸 敏1,于英鵬1,汪 青1,2,鄭 鑫1(1.華東師范大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院地理系,地理信息科學(xué)教育部重點實驗室,上海 200241；2.安徽師范大學(xué)地理系,安徽 蕪湖 241003)

采用GC-MS對上海市中心城區(qū)樟樹葉片中16種優(yōu)控多環(huán)芳烴(PAHs)進行定量分析.結(jié)果表明,樟樹葉片中∑16PAHs、致癌性PAHs、BaPeq含量范圍分別為199.14～488.77、56.63～209.37、4.39～14.80ng/g(干質(zhì)量),最高值均出現(xiàn)在工業(yè)區(qū),其次是交通區(qū)、商業(yè)區(qū),最低值均出現(xiàn)在公園綠地.各采樣點樟樹葉片不同環(huán)數(shù)PAHs分布特征相似,以3～4環(huán)為主,平均含量分布占∑16PAHs的31.60%和54.25%,其次為2環(huán)和5環(huán)PAHs,分別占5.83%和5.97%,6環(huán)最低,僅占2.35%;主要單體為菲(Phe)、(Chry)、熒蒽(Fl)、芘(Pyr),工業(yè)區(qū)萘(Nap)的含量顯著高于其他功能區(qū).運用因子分析法和特征比值法源解析表明,樟樹葉片中PAHs主要來源于化石燃料的不完全燃燒.

PAHs；樟樹葉片；上海市；來源

多環(huán)芳烴(PAHs)是一類極具生態(tài)和健康風(fēng)險的持久性有機污染物(POPs),普遍存在于城市環(huán)境中,因具有長期殘留性、生物蓄積性、高毒性和很強的三致效應(yīng)(致癌、致畸形、致基因突變),已成為當(dāng)今學(xué)術(shù)界面臨的重大研究課題[1-4].城市景觀植被是城市生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分,已廣泛用于大氣中氣相和顆粒相POPs空間分布及城市多界面過程的研究中.近年來,許多學(xué)者常把植被用作大氣監(jiān)測的被動采樣器,已在植物體(如地衣、苔蘚和松針等)對PAHs的富集機理[5-7]以及植物葉片中PAHs的含量特征、影響因素與來源[8-10]等方面做了大量工作.如Rinaldi等[11]對黑麥草等研究發(fā)現(xiàn),黑麥草是巴西庫巴坦地區(qū)大氣顆粒相中PAHs有效的生物監(jiān)測器;Alfani等[12]對意大利那不勒斯冬青葉片中 PAHs研究發(fā)現(xiàn),葉片中PAHs濃度代表了環(huán)境中長期污染的結(jié)果,并認為冬青對空氣中PAHs污染具有良好的指示作用.然而,在城市環(huán)境中,特別是典型城市不同功能區(qū)植被優(yōu)勢種葉片中PAHs的分布與源解析的研究則鮮有報道.本研究,選擇受高強度人類活動影響的典型城市上海作為研究區(qū)域,選擇中心城區(qū)植被優(yōu)勢種樟樹的葉片作為研究對象,結(jié)合上海市不同功能區(qū)、上海市環(huán)保局重點監(jiān)控的主要固定點源分布和主要交通干線布置采樣點,開展了覆蓋中心城區(qū)樟樹葉片樣品的采集和實驗分析,以期通過對上海市樟樹葉片中 PAHs的濃度分析研究,為城市 PAHs的監(jiān)測和防治提供實證資料和理論依據(jù).

1 研究方法

1.1 樣品采集

于2012年3月,在上海市中心城區(qū)20個采樣點(圖1)采集樟樹葉片.每個樣點的樹葉樣品至少采集高于地面2m不同高度和方位且間隔一定距離的 5棵樹,去除新長出的嫩葉混合均勻后帶回實驗室用一級水沖洗數(shù)次,顯微鏡下觀察無顆粒物后放入自封袋,冷凍干燥機內(nèi)冷凍干燥或者避光晾干,剪碎混合均勻,-20℃冷藏,待分析.

圖1 研究區(qū)及采樣點分布Fig.1 Study area and sampling sites

1.2 樣品前處理及PAHs測定

1.2.1 儀器和試劑 儀器:GC/MS色譜質(zhì)譜聯(lián)用儀HP5890ⅡGC/5972MSD、索氏提取器、旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀.試劑:二氯甲烷、正己烷、層析硅膠、無水Na2SO4、中性氧化鋁.實驗中所使用有機溶劑均為農(nóng)殘級.無水Na2SO4、玻璃器皿都經(jīng)馬弗爐 450℃焙燒 5h,層析硅膠、中性氧化鋁均經(jīng)馬弗爐160℃烘16h后加10%一級水去活.

1.2.2 樣品的前處理 取切碎的植物樣品 2g裝入濾紙筒,放入索氏提取器的回流裝置中提取 18h,萃取液采用二氯甲烷和丙酮混合液

120mL(1:1,體積比),水浴溫度為 65℃,回流次數(shù)控制在 4～5次/h;將萃取液旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)濃縮至2～3mL后用正己烷進行溶劑置換,濃縮定容至1.5mL,過硅膠氧化鋁(2:1,體積比)層析柱,分別用15mL正己烷和70mL二氯甲烷與正己烷的混合溶劑(3:7,體積比)淋洗出烷烴和芳烴組分,含芳烴組分的洗脫液加入內(nèi)標(biāo)旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)至2～3mL后用正己烷進行溶劑置換,濃縮定容至1.5mL.

1.2.3 儀器分析條件 運用氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀(GC-MS,Agilent7890A/5975C)選擇離子檢測法(SIM)對樣品中的 16種 PAHs進行測定,GC-MS的色譜柱為DB5-MS(30m×0.25mm× 0.25μm);柱溫程序如下:柱初溫 80℃,保持 1min,以10℃/min程序升溫至235℃,再以4℃/min升溫至 300℃保持 4min;載氣為高純 He(流速1mL/min),質(zhì)譜電離方式:EI源,離子源溫度為270℃,電壓為 70eV,電流為 350μA,掃描范圍為50～500m/z,掃描頻率為 1.5scan/s. PAHs的含量根據(jù)內(nèi)標(biāo)法計算,內(nèi)標(biāo)化合物為萘-d8、苊-d10、菲-d10、-d12及苝-d12.所有樣品均檢測了EPA優(yōu)控的16種PAHs:萘(Nap)、苊(Acy)、二氫苊(Ace)、芴(Flu)、菲(Phe)、蒽(An)、熒蒽(Fl)、芘(Pyr)、苯并[a]蒽(BaA)、(Chry)、苯并[b]熒蒽(BbF)、苯并[k]熒蒽(BkF)、苯并[a]芘(BaP)、二苯并[a,h]蒽(D[ah]A)、茚并[1,2,3-c,d]芘(InP)、苯并[g,h,i]苝(B[ghi]P).

1.3 數(shù)據(jù)處理與分析方法

采樣點示意圖、濃度分布圖及部分圖表均使用 ArcMap9.3、Origin7.5等圖像處理軟件獲得,相關(guān)數(shù)據(jù)主要通過Excel、Word、Spss等軟件進行分析處理.本研究中BaP當(dāng)量濃度(即BaPeq)計算公式為BaPeq=Σ(Ci·TEFs),其中,Ci為單體PAH的濃度,TEFs為毒性當(dāng)量因子.對應(yīng)功能區(qū)各采樣點∑16PAHs、致癌性PAHs和BaPeq濃度均為計算所得平均值.因子分析結(jié)合主成分分析和方差極大正交旋轉(zhuǎn)法進行,P<0.05為顯著相關(guān),P<0.01為極顯著相關(guān),KMO統(tǒng)計量>0.7表明因子分析可行.

1.4 質(zhì)量保證和質(zhì)量控制(QA/QC)

整個實驗分析過程按方法空白、空白加標(biāo)、基質(zhì)加標(biāo)、樣品平行樣進行質(zhì)量保證和質(zhì)量控制.本研究方法空白未檢出目標(biāo)污染物,16種 PAHs空白加標(biāo)回收率為 76%～115%.樣品平行樣相對標(biāo)準(zhǔn)偏差均在20%以下.在分析測試過程中,每運行20個樣品則插入2個標(biāo)樣控制.16種多環(huán)芳烴的方法檢出限為 0.035～0.131ng/g.實驗結(jié)果均經(jīng)回收率校正.

2 結(jié)果與討論

2.1 PAHs含量和分布特征

共檢測了16種EPA優(yōu)控的PAHs(表1),葉片中∑16PAHs含量范圍為199.14～488.77ng/g(均值342.99ng/g),與英國歐洲赤松(均值323ng/g)[7]中PAHs含量較接近, 高于珠江三角洲地區(qū)馬占相思與荷木(均值分別為 275.9ng/g 和199.7ng/g)[12]中PAHs含量,低于巴西圣保羅州庫巴坦地區(qū)番石榴(均值 1754ng/g)[11]及廣州白云山闊葉植物(均值 773.4ng/g)[13]中PAHs含量.美國環(huán)保署(USEPA)將BaA、Chry、BbF、BkF、BaP、D[ah]A、InP列為具有致癌性的有機污染物[14],本研究中致癌性 PAHs含量范圍為56.63～209.37ng/g(均值 105.31ng/g),與南京公園松針中致癌性 PAHs(91.0～220.1ng/g,均值152.7ng/g)[15]含量較接近.意大利 Flavia等[16]和Santino[17]根據(jù) PAHs毒性當(dāng)量因子(TEF)(表 2)計算BaP當(dāng)量濃度(即BaPeq)來評估致癌強度.本研究中 BaPeq變化范圍為 4.39～14.80ng/g(均值7.42ng/g). ∑16PAHs、總致癌性PAHs和BaPeq最高值均出現(xiàn)在 SPL,最低值分別出現(xiàn)在 LXG、LXG和LWT.

葉片中主要以3環(huán)和4環(huán)PAHs為主,分別占∑16PAHs的31.60%和54.25%,2環(huán)和5～6環(huán)分別僅占∑16PAHs的5.83%和8.31%.通常4環(huán)以下的低分子量PAHs以氣態(tài)形態(tài)存在,5～6環(huán)的高分子量 PAHs以顆粒態(tài)形態(tài)存在[18],而葉片表面結(jié)構(gòu)中的氣孔作為植物葉片和外界進行氣體交換的重要器官,對氣態(tài) PAHs的吸收起著重要作用

[8].本研究與彭剛等[8]、田曉雪等[9]所研究植物葉片中 PAHs的環(huán)數(shù)分布特征一致.葉片中單體PAH的分布如表 2所示,其分布模式與畢新慧等

[19]研究的廣州市老城區(qū)大氣氣相中 PAHs的分布模式一致. Phe、Chry、Fl、Pyr為樟樹葉片中主要的PAHs組分.低環(huán)的Acy、Ace和高環(huán)數(shù)的BaP、InP、B[ghi]P、D[ah]A以及An、BaA等在所有樣品中的含量都很低.這是因為 Acy、Ace、An和 BaA在大氣中穩(wěn)定性較差,易于降解

[20],BaP、InP、B[ghi]P和D[ah]A在大氣中主要以顆粒態(tài)存在,較少被葉片組織吸附[21],說明葉片中的PAHs是葉片和大氣氣相中PAHs長期分配平衡的結(jié)果,其濃度可反映一段時間內(nèi)大氣環(huán)境低分子量PAHs的污染狀況[9,22].

表1 ∑16PAHs、致癌性PAHs、BaPeq的含量(ng/g)Table 1 Concentrations of total PAHs, carcinogenic PAHs and BaPeqin samples (ng/g)

表2 PAHs毒性當(dāng)量因子[23]Table 2 PAHs and their toxic equivalent factors (TEFs)[23]

運用 ArcMap9.3反距離權(quán)重插值法對中心城區(qū)樟樹葉片中 PAHs濃度的空間分布進行表征(圖2), 楊浦公園、市北工業(yè)園、上?；疖囌?、大連路地鐵站、四平路地鐵站、靜安寺、徐家匯、復(fù)旦大學(xué)江灣校區(qū)的 PAHs含量最高.楊浦公園可能是受附近火電廠及黃浦江沿岸碼頭影響,由于電廠排放物以及碼頭船舶?？亢透鞣N貨物裝卸、運輸過程中產(chǎn)生大量PAHs,造成周圍區(qū)域樟樹葉片中 PAHs含量相對較高;市北工業(yè)園為高新技術(shù)產(chǎn)業(yè)園區(qū),東臨貫穿上海南北的三層立體式高架路共和新路南北高架,南接中環(huán)線,距離較近的中環(huán)線連接滬嘉、滬寧、滬青平、滬杭等高速公路網(wǎng),交通網(wǎng)發(fā)達,車流量大,可能受此影響

[24-25],使園區(qū)樟樹葉片中PAHs含量相對較高;上海火車站、大連路地鐵站和四平路地鐵站可能是由于車站或地鐵站附近車流量比較大,車輛尾氣排放較多,大氣PAHs污染較嚴(yán)重[24-25],于是被葉片吸附的 PAHs較多;靜安寺和徐家匯樣點PAHs含量較高可能受車流量較大和小吃、燒烤、飯店的影響較大;復(fù)旦大學(xué)江灣校區(qū)靠近三叉港港口,葉片中 PAHs吸附較多的原因和楊浦公園相似.從圖2可以看出,上海南站、盧灣體育公園、大寧靈石公園、魯迅公園、人民廣場、華師大中北校區(qū)、五角場等葉片中 PAHs含量最低,可能與這些采樣點離工廠、主要交通干道和港口碼頭等較遠有關(guān).

圖2 樟樹葉片中PAHs濃度空間分布Fig.2 Spatial distribution of PAH concentrations in cinnamomum camphora leaves

2.2 PAHs含量的功能區(qū)差異

樟樹葉片中∑16PAHs和致癌性PAHs濃度表現(xiàn)出功能區(qū)差異(功能區(qū)劃分見表1). 如圖3所示,上海市工業(yè)區(qū)樟樹葉片中∑16PAHs含量最高,為 474.11ng/g;交通區(qū)和商業(yè)區(qū)含量僅次于工業(yè)區(qū),分別為391.55ng/g和355.96ng/g;公園綠地含量最低,為 261.83ng/g,呈現(xiàn)出工業(yè)區(qū)>交通區(qū)>商業(yè)區(qū)>文教區(qū)>公園綠地的濃度梯度趨勢,文教區(qū)、商業(yè)區(qū)PAHs含量相當(dāng),遠高于公園綠地.與程書波等研究的上海市地表灰塵中 PAHs的功能區(qū)差異相似[26].致癌性 PAHs的濃度和BaPeq(圖 3)均表現(xiàn)為工業(yè)區(qū)含量(156.11, 10.19ng/g)最高,其次為交通區(qū)(134.95,9.18ng/g),商業(yè)區(qū)(96.54,6.94ng/g)、文教區(qū)(90.40,6.59ng/g)含量相當(dāng),公園綠地含量(73.41,5.75ng/g)最低.呈現(xiàn)出工業(yè)區(qū)>交通區(qū)>商業(yè)區(qū)>文教區(qū)>公園綠地的濃度梯度趨勢,和∑16PAHs的濃度分布規(guī)律相同.這主要是由于不同功能區(qū)各單體PAH的來源與產(chǎn)生量不同,工業(yè)區(qū)和交通區(qū)污染源眾多,產(chǎn)生的PAHs總量相比其他功能區(qū)較高.

圖3 PAHs濃度的功能區(qū)分布特征Fig.3 Distribution of PAHs in different functional zones

圖4 不同功能區(qū)單體PAH所占百分比Fig 4 Percentages of individual PAH in different functional zones

不同功能區(qū)葉片中單體PAH的分布如圖4所示,各功能區(qū)PAHs以3環(huán)、4環(huán)為主,總量分別占工業(yè)區(qū)、交通區(qū)、商業(yè)區(qū)、文教區(qū)、公園綠地∑16PAHs的81.87%、85.79%、87.49%、86.95%、86.11%,均超過80%.單體PAH主要以Phe、Chry、Fl、Pyr為主,這4種PAHs的和在工業(yè)區(qū)、交通區(qū)、商業(yè)區(qū)、文教區(qū)、公園綠地∑16PAHs中分別占66.89%、72.66%、74.24%、72.32%、67.04%,均超過65%.在工業(yè)區(qū),Nap的百分比顯著高于其他功能區(qū),這是由于工業(yè)區(qū)焦?fàn)t使用較多,研究表明[27]Nap是焦炭燃燒的主要產(chǎn)物. An、BaP、InP、D[ah]A、B[ghi]P在各功能區(qū)樣品中的含量都很低.致癌性 PAHs占工業(yè)區(qū)、交通區(qū)、商業(yè)區(qū)、文教區(qū)、公園綠地∑16PAHs的百分比分別為31.35%、32.04%、25.43%、25.61%、26.26%.各單體PAH在交通區(qū)、商業(yè)區(qū)、文教區(qū)和公園綠地的貢獻率非常相似,暗示著來源的一致性.

2.3 PAHs源解析

2.3.1 比值分析 研究表明,低分子量 PAHs (2～3環(huán), LMW)多來源于石油及其產(chǎn)品,高分子量PAHs(4～6環(huán),HMW)主要為草、木和煤等燃料不完全燃燒產(chǎn)生的,很多學(xué)者用 LMW-PAHs和HMW-PAHs的分布來標(biāo)識PAHs來自石油源還是燃燒源:當(dāng)LMW/HMW>1時,PAHs主要來自石油源;而當(dāng)LMW/HMW<1時,則認為是熱解來源[28].如表3所示,葉片中PAHs的LMW/HMW均<1或者非常接近1(均值0.656),表明上海市樟樹葉片中PAHs主要為草、木、煤及石油等化合物的高溫燃燒.由于全部采樣點均位于上海市市區(qū),所以主要來源可能是化石燃料的不完全燃燒.

比值分析被廣泛用在灰塵、沉積物、土壤的判源中[29-31],也有很多學(xué)者將其用在植物 PAHs判源中,Lehndorff[32]用 LMW/HMW、Fl/Pyr和BaA/BaP等判源得出德國科隆松針中PAHs主要來自交通污染源,汪福旺[15]用Fl/Pyr、BaA/BaP、BaP/BghiP和Phe/An等判源得出南京公園松針中 PAHs主要來源為汽車尾氣的排放, Flavia[16]用Fl/(Fl+Pyr)、InP/(InP+B[ghi]P)和BaA/(BaA+ Chry)等判源,得到意大利坎帕尼亞行政區(qū)冬青葉片中 PAHs主要來自汽車尾氣排放.本研究選用特征化合物比值Fl/Pyr進行初步判源(表3),因為Fl和Pyr同時具有氣態(tài)和顆粒態(tài),熱穩(wěn)定性較好,且物理化學(xué)屬性相近,國內(nèi)外很多研究[15,32]已使用 Fl/Pyr進行植物中 PAHs源解析.Baumard等[33]認為PAHs來源于熱成因(煤燃燒或汽車尾氣);Lehndorff等[32]認為源于典型的交通尾氣排放;Fernandes等[34]研究表明, Fl/Pyr值較低主要來源于柴油燃料燃燒,Fl/Pyr值較高則來源于汽油燃料燃燒,較高的 Fl/Pyr值也可能來自燃煤電廠釋放的廢氣.本研究中Fl/Pyr的比值范圍均大于1,表明上海市中心城區(qū)樟樹葉片中PAHs可能是熱成因來源,即煤燃燒和交通尾氣的排放.

表3 LMW/HMW和Fl/Pyr比值Table 3 LMW/HMW and Fl/Pyr ratios in different samples

2.3.2 因子分析 由于低分子量 Nap、Acy、Ace、Flu和An在積累過程中易揮發(fā),且穩(wěn)定性較差,因此,為盡可能保證因子分析的可靠性,將這些不穩(wěn)定變量剔除,最終選擇 Phe、Fl、Pyr、BaA、Chry、BbF、BkF、BaP、InP、D[ah]A和B[ghi]P作為因子分析的變量.因子分析法已被許多學(xué)者應(yīng)用分析植物中PAHs的來源[12,35].

將中心城區(qū) 20個采樣點 11種 PAH帶入SPSS16.0分析軟件,結(jié)合主成分分析和方差極大正交旋轉(zhuǎn)的方法提取公共因子,得到 KMO統(tǒng)計量為 0.771>0.7,表明對其做因子分析是可行的,Bartlett球形檢驗統(tǒng)計量Sig<0.01,表明各變量之間存在著顯著的相關(guān)性.旋轉(zhuǎn)后得到 3個主因子,第 1主因子(PC1)能解釋方差貢獻率的40.21%,第2主因子能解釋方差貢獻率的24.26%,第3主因子能解釋20.76%,這3個公因子所解釋的累計方差達到85.23%,可以較好的反應(yīng)原來變量所包含的信息.由表4結(jié)果可知, Fl、Pyr、BaA、Chry、B[b+k]F、BaP、InP在公因子1上載荷較高,可作為PC1的代表變量; D[ah]A在公因子2上載荷較高,可作為PC2的代表變量; Phe在PC3上載荷較高,可作為PC3的代表變量.目前國內(nèi)外已有不少關(guān)于 PAHs不同來源特征污染物的研究,Rogge等人認為BbF、BkF是化石燃料燃燒的典型污染物[36];Simcik等[37]認為Pyr、BaA、Chry、BaP、Phe是煤炭燃燒的典型污染物,InP、BaP、DahA被認為與交通污染有密切關(guān)系[38].對比污染源特征PAHs發(fā)現(xiàn),PC1負荷最高的幾個變量BbF、BkF、InP、BaP均與交通污染源關(guān)系密切, Pyr、BaA、Chry、BaP均與煤炭燃燒有關(guān),因此可以認為 PCI主要代表交通污染源和煤炭污染源;PC2負荷最高的是D[ah]A,認為主要代表交通污染源.PC3中Phe的載荷較高,因此可認為PC3來源于煤炭的不完全燃燒.綜上認為上海市中心城區(qū)樟樹葉片中 PAHs主要來源于交通污染和煤炭燃燒. 綜合以上兩種判源方法,本研究認為上海市中心城區(qū)樟樹葉片中 PAHs主要來源于化石燃料的不完全燃燒.

表4 旋轉(zhuǎn)成分矩陣Table 4 Rotated Component Matrix

3 結(jié)論

3.1 上海市中心城區(qū)各樣點樟樹葉片中 PAHs濃度為199.14～488.77ng/g,空間分布特征明顯,出現(xiàn)包含楊浦公園、市北工業(yè)園、上?；疖囌尽⒋筮B路地鐵站、四平路地鐵站、靜安寺、徐家匯、復(fù)旦大學(xué)江灣校區(qū)8個樣點的4個高值區(qū);單體PAH以Phe、Fluo、Py和Chry為主,An、BaP、InP、D[ah]A、B[ghi]P在各樣點的含量都很低;各樣點PAHs分布特征相似,3環(huán)和4環(huán)PAHs占優(yōu)勢,其次是2環(huán)和5環(huán),6環(huán)比例最低.

3.2 工業(yè)區(qū)葉片中∑16PAHs、總致癌性 PAHs和 BaPeq的濃度分別為 474.11、156.11和10.19ng/g(干質(zhì)量,均值),公園綠地分別為261.83、73.41和5.75ng/g,功能區(qū)差異明顯,均呈現(xiàn)出工業(yè)區(qū)>交通區(qū)>商業(yè)區(qū)>文教區(qū)>公園綠地的梯度趨勢.由于焦炭燃燒,工業(yè)區(qū)Nap的含量顯著高于其他功能區(qū).

3.3 運用因子分析法和PAHs特征比值法源解析表明,化石燃料的不完全燃燒是上海市中心城區(qū)樟樹葉片中PAHs的主要來源.

[1] 王雅琴,左 謙,焦杏春,等.北京大學(xué)及周邊地區(qū)非取暖期植物葉片中的多環(huán)芳烴 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2004,25(4):23-27.

[2] Xu S S, Liu W X, Tao S. Emission of polycyclic aromatic hydrocarbons in China [J]. Environmental Science and Technology, 2006,40(3):702-708.

[3] Terzi E, Samara C. Dry deposition of polycyclic aromatic hydrocarbons in urban and rural sites of Western Greece [J]. Atmospheric Environment, 2005,39(34):6261-6270.

[4] Sharma H, Jain V K, Khan Z H. Characterization and source identification of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in the urban environment of Delhi [J]. Chemosphere, 2007,66(2):302-310.

[5] 趙玉麗,楊利民,王秋泉,等.植物-實時富集大氣持久性有機污染物的被動采樣平臺 [J]. 環(huán)境化學(xué), 2005,24(3):233-240.

[6] 孫少艾,李 洋,周 軼,等.基于被動采樣技術(shù)的垃圾焚燒廠及周邊大氣中PAHs分布研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2012,33(11):4018-4024.

[7] Tremolada P, Burnett V, Calamari D, et al. Spatial distribution of PAHs in the UK atmosphere using pine needles [J]. Environ. Sci. Technol., 1996,30(12):3570-3577.

[8] 彭 鋼,田大倫,閆文德,等.4種城市綠化樹種葉片PAHs含量特征與頁面結(jié)構(gòu)的關(guān)系 [J]. 生態(tài)學(xué)報, 2010,30(14):3700-3706.

[9] 田曉雪,周國逸,彭平安,等.珠江三角洲地區(qū)主要樹種葉片多環(huán)芳烴含量特征及影響因素分析 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2008,29(4):849-854.

[10] 張 敏,梁 紅,高大文,等.東北地區(qū)23種雜草對多環(huán)芳烴超積累特性研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2011,32(10):3088-3093.

[11] Mirian C S, Rinaldi, Marisa D, et al. Leaves of Lolium multiflorum Lema’ and tropical tree species as biomonitors of polycyclic aromatic hydrocarbons [J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2012.79(1):139-147.

[12] Alfani A, Giulia M, Maria V P, et al. Leaves of Quercus ilex L. as biomonitors of PAHs in the air of Naples (Italy). Atmospheric Environment, 2001,35(21):3553-3559.

[13] 王曉麗,彭平安,周國逸.廣州白云山風(fēng)景區(qū)闊葉植物葉片中的多環(huán)芳烴 [J]. 生態(tài)環(huán)境, 2007,16(6):1597-160.

[14] Wang X, Miao Y, Zhang Y, et al. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in urban soils of the megacity Shanghai: Occurrence, source apportionment and potential human health risk [J]. Science of the Total Environment, 2013,447(1):80-89.

[15] 汪福旺,王 芳,楊興倫,等.南京公園松針中多環(huán)芳烴的富集特征與源解析 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2010,31(2):503-508.

[16] Flavia D N, Lancellotti C, Prati M, et al. Biomonitoring of PAHs by using Quercus ilex leaves: Source diagnostic and toxicity assessment Atmospheric Environment, 2011,45(7):1428-1433.

[17] Santino O. PAHs associated with the leaves of Quercus ilex L.: Extraction, GC-MS analysis, distribution and sources Assessment of air quality in the Palermo (Italy) area [J]. Atmospheric Environment, 2007,41(38):8669-8680.

[18] Bin X H, Sheng G Y, Tan J H, et al. Phase partitioning of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in the atmosphere [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2004,24(1):101-106.

[19] 畢新慧,盛國英,譚吉華,等.多環(huán)芳烴(PAHs)在大氣中的相分布[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2004,24(1):101-106.

[20] 李 軍,張 干,祁士華.廣州市大氣中多環(huán)芳烴分布特征、季節(jié)變化及其影響因素 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2004,25(3):7-13.

[21] Mai B X, Fu J M, Sheng G Y, et al. Chlorinated and polycyclic aromatic hydrocarbons in riverine and estuarine sediments from Pearl River Delta, China [J]. Environmental Pollution, 2002, 117(3):457-474.

[22] Simonich S L, Hites R A. Vegetation-atmosphere partitioning of polycyclic aromatic hydrocarbons [J]. Environ. Sci. Technol., 1994,28(5):939-943.

[23] Tsai P J, Shih T S, Chen H L, et al. Assessing and predicting the exposure of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) and their carcinogenic potencies from vehicle engine exhausts to highway toll station workers [J]. Atmospheric Environment, 2004,38(2): 333-343.

[24] 朱利中,劉勇建,沈?qū)W優(yōu),等.城市道路交通 PAHs污染現(xiàn)狀及來源解析 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2000,20(2):183-186.

[25] 林道輝,朱利中.交通道路旁茶園多環(huán)芳烴的污染特征 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2008,28(7):577-581.

[26] 程書波,劉 敏,歐冬妮,等.上海市地表灰塵中 PAHs季節(jié)變化與功能區(qū)差異 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2007,28(12):2789-2793.

[27] 蔣煜峰.上海地區(qū)土壤中持久性有機污染物污染特征-分布及來源初步研究 [D]. 上海:上海大學(xué), 2009.

[28] Budzinski H I, Jones J, Bellocq C, et al. Evaluation of sediment contamination by polycyclic aromatic hydrocarbons in the Gironde estuary [J]. Marine Chemistry, 1997,58(1/2):85-97.

[29] 程書波,劉 敏,歐冬妮,等.上海市地表灰塵中 PAHs的來源辨析 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2007,27(5):589-593.

[30] Yunker M B, Macdonald R W, Vingarzan R, et al. PAHs in the Fraser River basin: A critical appraisal of PAH ratios as indicators of PAH source and composition [J]. Organic Geochemistry, 2002,33(4):489-515.

[31] Zhang H B, Luo Y M, Wong M H, et al. Distributions and Concentrations of PAHs in Hong Kong Soils [J]. Environmental Pollution, 2006,141(1):107-114.

[32] Lehndorff E, Schwark L. Biomonitoring of air quality in the Cologne Conurbation using pine needles as a passive sampler-Part II: polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH) [J]. Atmospheric Environment, 2004,38(23):3793-3808.

[33] Baumard P, Budzinski H, Garrigue P. Polycyclic aromatic hydrocarbons in sediments and mussels of the Western Mediterranean Sea [J]. Environ. Toxicol. Chem., 1998,17(5):765-776.

[34] Fernandes M B, Brooks P. Characterization of carbonaceous combustion residues: .Ⅱ Nonpolar organic compounds [J]. Chemosphere, 2003,53(5):447-458.

[35] 許春暉.區(qū)域環(huán)境苔蘚中PAHs污染特征研究及源解析 [D]. 南昌:南昌大學(xué), 2010.

[36] Rogge W F, Hildemann L M, MaZurek M A, et al. Sources of fine organic aersol.2.Noneatalyst and catalyst-equipped automobiles and heav-duty diesel trucks [J]. Environmental Science and Technology, 1993,27:636-651.

[37] Simcik M F, Eisenreich S J, Lioy P J, et al. Source apportionment and source/sink relationships of PAHs in the coastal atmosphere of Chicago and lake Michigan [J]. Atmospheric Environment., 1999,33(30):5071-5079.

[38] Fraser M P, Cass G R, Simoneit B R T, et al. Air quality model evaluation data for organies. 4.C2-C36 non-aromatic hydrocarbons [Jl. Environmental Science and Technology, 1997, 31:2356-2367.

Distribution and source apportionment of polycyclic aromatic hydrocarbons in Cinnamomum Camphora leaves in Shanghai urban area.

LIU Ying1, LIU Min1, YANG Yi1*, LU Min1, YU Ying-peng1, Wang Qing1,2, ZHENG Xin1(1.Key

Laboratory of Geographic Information Science of the Ministry of Education, School of Resources and Environment Science, East China Normal University, Shanghai 200241, China；2.Department of Geography, Anhui Normal University, Wuhu 241003, China). China Environmental Science, 2014,34(7)：1855～1862

Sixteen priority-controlled polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in cinnamomum camphora leaves from Shanghai urban area were analyzed by GC-MS. The results showed that concentrations of total PAHs, carcinogenic PAHs and BaPeqranged from 199.14to 488.77ng/g, 56.63to 209.37ng/g and 4.39to 14.80ng/g, respectively with the highest values in industrial areas and lowest levels in park areas. The PAHs concentrations in traffic and business areas were much higher than those in park areas and lower than those in industrial areas. The PAHs were dominated by 3and 4ring compounds, which accounted for 31.60% and 54.25% of Σ16PAHs, respectively, while 2and 5rings PAHs accounted for 5.83% and 5.97% of Σ16PAHs, respectively, and 6rings PAHs only accounted for 2.35%. The most abundant PAHs were phenanthrene, chrysene, fluoranthene and pyrene. In industrial areas, concentrations of napalthene were significantly higher than those in other functional areas of Shanghai. The source apportionment showed that the PAHs mainly result from the incomplete combustion of fossil fuels.

PAHs；cinnamomum camphora leaves；Shanghai City；source apportionment

X171

A

1000-6923(2014)07-1855-08

劉 營(1988-),女,山東濱州人,華東師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)部地理科學(xué)學(xué)院碩士研究生,主要從事城市環(huán)境植被中POPs的研究.

2013-10-08

國家自然科學(xué)基金項目(41130525,41271473)

* 責(zé)任作者, 教授, yyang@geo.ecnu.edu.cn